Università degli Studi dell’Insubria Dipartimento di Scienza e Alta Tecnologia
Scuola di Dottorato in Scienze Esatte e Alta Tecnologia Dottorato in Scienze Ambientali
- XXV ciclo-
Implementazione della Direttiva Quadro sulle Acque (2000/60/CE) attraverso l'utilizzo dei
macroinvertebrati bentonici
Zaupa Silvia
Tutor: Prof.ssa Bettinetti Roberta Co-Tutor: Dott.ssa Boggero Angela
A.A. 2012-2013
INDICE
Chapter 1: INTRODUCTION ... 1
Capitolo 1: INTRODUZIONE ... 3
1.1 LA DIRETTIVA QUADRO SULLE ACQUE 2000/60/CE ... 3
1.1.1 Tipizzazione dei laghi ... 4
1.2 PROGETTO LIFE+ InHabit ... 5
1.2.1 Scopo del progetto ... 6
1.2.2 Scelta dei laghi oggetto di studio ... 7
1.3 MACROINVERTEBRATI COME BIOINDICATORI ... 8
1.4 AREA DI STUDIO ... 10
1.4.1 Piemonte ... 10
1.4.1 Sardegna ... 13
Chapter 2: MATERIALS AND METHODS ... 15
Capitolo 2: MATERIALI E METODI ... 19
2.1 METODI DI CAMPIONAMENTO ... 19
2.1.1 Piemonte ... 19
2.1.2 Sardegna ... 21
2.2 METODI DI ANALISI DELLA COMPONENTE ABIOTICA ... 23
2.2.1 Analisi chimica delle acque ... 23
2.2.2 Analisi chimica dei sedimenti e analisi granulometrica ... 23
2.3 METODI DI ANALISI DELLA COMPONENTE BIOTICA ... 24
2.3.1 Trattamento della fauna macroinvertebrata ... 24
2.3.2 Stima della densità e della biomassa ... 25
2.3.3 Metriche basate sulla componente biologica ... 26
2.3.4 Elaborazione statistica ... 32
2.5 LAKE HABITAT SURVEY ... 36
2.5.1 Applicazione del metodo ... 38
2.5.1 Influenza dell’idromorfologia sulla classificazione biologica ... 40
Chapter 3: RESULTS ... 45
Capitolo 3: RISULTATI ... 51
3.1 ANALISI CHIMICA DELLE ACQUE ... 51
3.2 ANALISI CHIMICA DEI SEDIMENTI E ANALISI GRANULOMETRICA ... 55
3.2.1 Confronto tra fasce ... 55
3.3 FAUNA BENTONICA ... 60
3.3.1 Caratteristiche generali delle comunità ... 60
3.3.2 Abbondanza, densità e biomassa ... 62
3.3.3 Variabilità spaziale ... 66
3.3.4 Indici biologici di diversitá ... 67
3.3.4 Lake Habitat Survey ... 71
3.4 ANALISI STATISTICA ... 71
3.4.1 Influenza della granulometria, della chimica dei sedimenti e delle acque sulla struttura di comunità ... 71
3.4.4 Influenza dell’idromorfologia sulla classificazione biologica ... 76
Chapter 4: A CASE STUDY on Lake VIVERONE ... 81
Cap. 4: IL LAGO DI VIVERONE COME CASO DI STUDIO ... 83
4.1 VARIABILITÁ SPAZIALE TRA TRANSETTI ... 83
4.2 INFLUENZA DELLA GRANULOMETRIA, DELLA CHIMICA DEI SEDIMENTI E DELLE ACQUE SULLA STRUTTURA DI COMUNITÀ ... 83
4.3 INFLUENZA DELL’ IDROMORFOLOGIA SULLA CLASSIFICAZIONE BIOLOGICA ... 84
Chapter 5: DISCUSSION AND CONCLUSIONS ... 89
Capitolo 5: DISCUSSIONE E CONCLUSIONI ... 101
BIBLIOGRAFIA ... 121
ALLEGATI ... 131
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Chapter 1: INTRODUCTION
In recent decades there has been a drastic decrease of natural water resources, and thus was born the need to apply a rational and responsible management of water.
To solve these problems, the European Union introduced the Water Framework Directive n. 60 of the European Parliament and of the Council of 23 October 2000 (WFD - European Community, 2000).
Therefore, the Directive 2000/60/EC was created to establish a framework for the protection and improving the aquatic and the terrestrial ecosystems, and the wetlands dependent on them (inland surface, transitional, coastal and subterranean waters) to prevent further deterioration through the pursuit of common objectives for all Member States, and says that "water is not a commercial product like any other but, a heritage which must be protected, defended and treated as such."
The aim of the Directive is to protect the integrity of aquatic ecosystems by implementing management plans to prevent the deterioration of water bodies, protect and enhance the status of aquatic ecosystems, restore the ecological and chemical quality by reducing pollution of surface waters, protecting and recovering groundwaters, preserving protected areas and by implementing the appropriate long-term sustainable water use, thus providing a new perspective to water management, which relates their protection with the preservation of the environment and ecosystems waters, through measures concerning the qualitative and quantitative aspects in an integrated way.
The Directive defines also the timing and methods of actions, and states that all water bodies have to achieve a good ecological status by 2015. As required, the Italian lakes were typified based on latitude, altitude, mean depth, lake area, and geological basin features. For each of the recognized lake types, the Directive have to establish the reference conditions representing the high ecological status.
The innovation introduced by the European Directive concerns one of the tools used to define the
ecological status of the water bodies, namely the biological parameters, defined as Biological
Quality Elements (BQE) and represented by phytoplankton, macrophytes, macroinvertebrates and
fishes. Considering the BQE, the ecological status of a lake is classified into 5 different classes, that
is high, good, moderate, poor and bad.
~ 2 ~
The ecological status of water bodies, defined as ecological quality ratio (EQR), is calculated by comparing the values of the BQE observed for a given water body to those found in the reference sites. The ratio is expressed as a numerical value ranging between 0 and 1. Values close to 1 tend to the high ecological status, and those close to 0 tend to the bad ecological status.
This PhD project is only part of a larger project called Life + Inhabit (Local hydro-morphology, habitat and RBMPs: New Measures to Improve ecological quality in South European rivers and lakes), involving the study and the detailed analysis of the four BQE required by the Directive, the main physico-chemical parameters descriptive of the quality and the hydro-morphological characterization of lakes. Different institutions were involved (CNR-ISE, ARPA Piemonte, Ente Acque Sardegna, and the University of Sassari).
During this three year project, 10 lakes were studied, selected between natural lakes and reservoirs, beeing of significative importance for the two regions from the administrative, ecological and/or touristic point of view, belonging to different types, including at least one reference site, and located in two different Italian regions (Piedmont and Sardinia) and in the two Ecoregions (Alpine and Mediterranean) recognized at national level.
As regard Piedmont, among the natural water bodies, were selected the lakes Viverone, Candia, Mergozzo, Sirio and L. Avigliana piccolo, while among the reservoirs L. Morasco. These lakes are grouped in lowland lakes, being located below 800 m a.s.l. (Candia, Sirio, Viverone, Mergozzo, and Avigliana piccolo lakes) and lakes of medium altitude being present above 800 m a.s.l. (L.
Morasco). The Sardinian lakes were the reservoirs of Bidighinzu, Sos Canales, Posada and Liscia. All
lakes are located in the central-northern part of Sardinia.
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Capitolo 1: INTRODUZIONE
1.1 LA DIRETTIVA QUADRO SULLE ACQUE 2000/60/CE
Negli ultimi decenni si è assistito ad una diminuzione drastica delle risorse idriche naturali, data soprattutto da aumento demografico e dei consumi. È sorta quindi la necessità di applicare una gestione razionale e responsabile dell’acqua. Alla fine degli anni ’90 è emersa inoltre, nell’ambito della Comunità Europea, la necessità di rivedere il quadro legislativo in materia di gestione delle acque per una politica ambientale più efficace, in modo da superare i problemi organizzativi ed operativi che gli Stati Membri avevano incontrato nell’attuazione di direttive già recepite negli ordinamenti nazionali. L’Unione Europea ha fatto un passo estremamente importante in questa direzione con la Direttiva Quadro sulle Acque n. 60 del Parlamento Europeo e del Consiglio del 23 ottobre 2000, detta Water Framework Directive (WFD - European Community, 2000).
La Direttiva 2000/60/CE è nata quindi con lo scopo di istituire un quadro per la protezione e il miglioramento degli ecosistemi acquatici e terrestri e delle zone umide da essi dipendenti (acque superficiali interne, acque di transizione, acque costiere e sotterrane) che ne impedisca il deterioramento ulteriore attraverso il perseguimento di obiettivi comuni a tutti gli Stati Membri, e sancisce che “L’acqua non è un prodotto commerciale al pari degli altri, bensì un patrimonio che va protetto, difeso e trattato come tale”.
Questa legge si basa sul principio che “chi inquina paga” e ha come obiettivo principale quello di tutelare l’integrità degli ecosistemi acquatici, attuando piani di gestione per prevenire il deterioramento dei corpi idrici, proteggere e migliorare lo stato degli ecosistemi acquatici, ripristinare la qualità chimica ed ecologica riducendo l’inquinamento delle acque superficiali, proteggendo e recuperando le acque sotterranee, preservando le aree protette e mettendo in atto un utilizzo idrico sostenibile a lungo termine, fornendo quindi una nuova prospettiva alla gestione delle acque, che mette in relazione la tutela delle stesse con la salvaguardia degli ambienti e degli ecosistemi acquatici, attraverso misure che riguardino in modo integrato gli aspetti qualitativi e quantitativi.
La Direttiva Europea non si limita ad enunciazioni di principio, ma definisce tempi e modalità
d’intervento, e stabilisce una serie di interventi secondo una tempistica precisa (Agapito et al.,
2007). In particolare prevede che entro il 2015 si attuino le misure necessarie per impedire il
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deterioramento di tutti i corpi idrici superficiali e sotterranei, nonché quelle per impedire o limitare l’immissione di sostanze inquinanti nelle acque sotterranee.
L’obiettivo finale è dunque quello di far giungere tali sistemi, appartenenti a tutti i Paesi dell’Unione Europea, uno stato di qualità ecologica definito “buono” entro il 2015. Ciò viene perseguito attraverso la gestione delle acque a scala di bacino idrografico e l’approfondita conoscenza delle sue caratteristiche.
1.1.1 Tipizzazione dei laghi
Per quanto riguarda i laghi la prima azione richiesta dalla WFD è stata quella di identificare tutti i corpi lacustri presenti sul territorio, e differenziare successivamente ogni corpo idrico in base al sistema di tipizzazione proposto dalla Direttiva stessa (Buraschi et al., 2005) (Fig. 1.1). L’Italia ha adottato il Sistema B considerato il più adatto per il raggiungimento degli obiettivi di minimizzazione del numero dei tipi e di ottimizzazione del lavoro richiesto. Tale Sistema prevede l’adozione di variabili ambientali e morfologiche utili ai fini della tipizzazione stessa, dove le variabili morfometriche sono distinte a seconda che si riferiscano ad un lago naturale o ad un invaso (Hutchinson, 1957). In particolare la tipizzazione si basa sulla latitudine, la quota, la profondità media, la superficie del corpo lacustre, le caratteristiche geologiche del bacino. Per ognuna delle categorie riconosciute devono essere fissate delle condizioni di riferimento che rappresentano lo stato ecologico elevato.
Fig. 1.1 - Griglia operativa di tipizzazione dei laghi italiani (Tartari et al. 2006).
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Elementi biologici di qualità (BQE)
La novità introdotta dalla Direttiva Europea riguarda uno degli strumenti utilizzati per definire lo stato ecologico di un corpo idrico. Con questa normativa infatti, sono stati introdotti dei parametri biologici, che vengono definiti Elementi Biologici di Qualità (BQE) e che sono rappresentati da:
–
fitoplancton
–
macrofite
–
macroinvertebrati bentonici
–
fauna ittica
Tenendo in considerazione i parametri biologici, lo stato ecologico di un lago viene classificato in 5 diverse classi:
- elevato - buono - moderato - scarso - cattivo
In definitiva, l’individuazione di tipologie e di condizioni di riferimento permettono di valutare lo stato di qualità dei corpi idrici, che viene definito come rapporto di qualità ecologica (normalmente chiamato EQR, Ecological Quality Ratio), calcolato rapportando i valori dei parametri biologici riscontrati in un dato corpo idrico superficiale a quelli riscontrabili nelle condizioni di riferimento applicabili al medesimo corpo. Il rapporto è espresso come valore numerico compreso tra 0 e 1: i valori prossimi a 1 tendono allo stato ecologico elevato, quelli prossimi a 0 allo stato ecologico cattivo.
1.2 PROGETTO LIFE+ InHabit
Attualmente, analizzando la situazione delle conoscenze sui laghi italiani, si è evidenziata una
mancanza di informazioni congiunte su caratteristiche fisico-chimiche, idromorfologiche e
biologiche, per questo è stato ideato il progetto Life+ InHabit (Local hydro-morphology, habitat
and RBMPs: new measures to improve ecological quality in South European rivers and lakes), che
ha previsto lo studio a scala di bacino e l’analisi dettagliata dei 4 elementi biologici di qualità
previsti dalla Direttiva, dei parametri fisico-chimici principali descrittivi della qualità e la
~ 6 ~
caratterizzazione idro-morfologica di corsi d’acqua e laghi. Life+ InHabit è un progetto che vede la collaborazione tra diversi Enti (CNR-IRSA, CNR-ISE, ARPA Piemonte, Ente Acque Sardegna, Università di Sassari e Regione Autonoma della Sardegna) e un rafforzamento dello studio delle misure proposte nella DQA (basate sullo studio di habitat, flora e fauna, relazione e ritenzione di nutrienti) per il Piano di Gestione delle acque dei bacini idrografici di fiumi e laghi di due Regioni (Piemonte e Sardegna) appartenenti alle due Ecoregioni rappresentate in Italia: l’Ecoregione Alpina e la Mediterranea. Il progetto mira a integrare le informazioni sulle caratteristiche idro- morfologiche in misure concrete per migliorare l'affidabilità dell’attuazione della Direttiva Quadro sui piani di gestione dei bacini nel Sud Europa. L'attenzione si concentra su Piemonte e Sardegna, che coprono una vasta gamma di caratteristiche ambientali e differenti tipi di corpi idrici, con differenti usi per quanto riguarda i laghi fortemente modificati.
1.2.1 Scopo del progetto
Questo progetto di dottorato si inserisce quindi, nell’ambito di tali ricerche ponendo l’attenzione sulla componente a macroinvertebrati, caratterizzandone la struttura di comunità ed evidenziando eventuali modificazioni rispetto ad una comunità presa come riferimento, anche in relazione all’idrochimica e all’idro-morfologia degli ambienti indagati.
Al termine delle analisi di laboratorio si sono approfondite le conoscenze sulla struttura di comunità dei diversi laghi oggetto di studio, ed in particolare lo scopo del progetto era evidenziare:
se le caratteristiche del substrato nella fascia litorale, siano esse dovute alla presenza di sostanza organica, alla tessitura del substrato e alla conseguente maggiore o minore compattezza del sedimento, potessero influenzare la struttura di comunità;
se esistevano differenze fra le diverse fasce (litorale, sub-litorale e profonda), riconoscibili in un lago, e fra diversi periodi dell’anno in conseguenza dell’impatto che le concentrazioni di ossigeno hanno sui diversi gruppi tassonomici;
se esistevano differenze di struttura di comunità fra ambienti situati in aree sottoposte a diverse condizioni climatiche (Ecoregione Alpina e Mediterranea), con eventi estremi di piovosità nella prima e lunghi periodi siccitosi nella seconda.
se esisteva la possibilità di evidenziare specie sensibili e tolleranti, all’interno delle diverse
comunità e per le due Ecoregioni, e per diversi tipi di ambienti: naturali e fortemente
modificati.
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se era possibile evidenziare diversi stati ecologici e potenziali ecologici applicando l’Indice di Qualità Bentonico (Rossaro et al., 2006, 2007, 2011, 2012) per le diverse tipologie lacustri;
se era possibile evidenziare un’evoluzione stagionale della diversità biologica in funzione dell’eterogeneità spaziale e verticale durante un anno di studio;
quali conseguenze avesse per la fauna la presenza di diversi tipi di impatto antropico lungo le sponde applicando il Lake Habitat Survey (Rowan et al., 2006);
se era possibile evidenziare correlazioni con gli aspetti idro-morfologici e fisico-chimici, per verificare quale di essi influenza maggiormente la distribuzione in specie in diverse stagioni ed in diversi ambienti.
1.2.2 Scelta dei laghi oggetto di studio
Il progetti prevede lo studio di 12 laghi, scelti tra bacini naturali e fortemente modificati, cioè corpi idrici naturali ampliati dall’uomo o creati da un precedente corpo idrico fluviale , situati in due diverse Regioni italiane (Piemonte e Sardegna).
I laghi oggetto di studio, sono stati scelti sulle base dei seguenti criteri:
1) dovevano avere origine diversa: naturali e fortemente modificati;
2) doveva essere presente almeno un sito di riferimento;
3) dovevano essere presenti almeno due laghi facenti parte dello stesso bacino imbrifero dei siti fluviali oggetto dello stesso progetto;
4) dovevano essere particolarmente importanti per le Regioni che aderivano al progetto (dal punto di vista amministrativo, ecologico e/o turistico);
5) dovevano afferire a diverse tipologie e ad usi fortemente impattanti.
Per la Regione Piemonte sono stati quindi scelti i laghi naturali di Viverone, Avigliana piccolo,
Candia, Mergozzo e Sirio e l’invasi di Morasco. Questi si trovano nell’Italia nord-occidentale, in
Provincia di Torino, ad eccezione dei laghi di Morasco e Mergozzo che sono in Provincia del
Verbano-Cusio-Ossola. Questi laghi si raggruppano in laghi di bassa quota in quanto situati al di
sotto di 800 m s.l.m. (Candia, Avigliana piccolo, Sirio, Viverone e Mergozzo) e laghi di media quota
con altitudine compresa fra 800 ed 2000 m s.l.m. (Morasco). I laghi della Sardegna, sempre
selezionati sulla base dei criteri predetti, sono stati gli invasi di Bidighinzu, Sos Canales, Posada e
Liscia, tutti laghi presenti nella zona centro-nord della Sardegna.
~ 8 ~
1.3 MACROINVERTEBRATI COME BIOINDICATORI
Si definiscono macroinvertebrati bentonici, quegli organismi acquatici con dimensioni non inferiori a 0,5 mm (e quindi visibili ad occhio nudo), che compiono almeno una parte del loro ciclo vitale in prossimità (epibenthos) o infossati nel sedimento (endobenthos), e che possono essere sessili o mobili. Fanno parte di questo gruppo numerosi taxa appartenenti al regno animale, come crostacei, nematodi, platelminti, molluschi, irudinei, oligocheti e varie specie di insetti. Per quanto riguarda gli insetti, bisogna considerare che per la maggior parte delle specie, non tutto il ciclo vitale si svolge nel comparto bentonico, così che nel corpo idrico si trovano solo gli stadi giovanili come larve e pupe. I maggiori rappresentanti sono costituiti da Ditteri (soprattutto Chironomidi), Coleotteri, Efemerotteri, Plecotteri e Tricotteri. I macroinvertebrati occupano tutti i livelli dei consumatori nella struttura trofica degli ambienti d’acqua dolce, appartenendo alle categorie degli erbivori, dei carnivori e dei detritivori e presentando una vasta gamma di meccanismi di nutrizione per sfruttare al massimo le risorse trofiche disponibili (Sansoni, 1998). Possono quindi fungere da indicatori per cambiamenti negli aspetti abiotici di un sistema.
Un indicatore biologico fornisce, infatti, informazioni sugli effetti di una sommatoria di parametri,
tutti significativi in rapporto alla qualità ambientale (Nicolai, 1992). È dunque un parametro che
fornisce informazioni utili per descrivere lo stato di un fenomeno (Le Foche et al., 2005). Il
rilevamento delle alterazioni ambientali mediante parametri biologici prende il nome di
biomonitoraggio e si basa essenzialmente sullo studio e sull'interpretazione degli effetti prodotti
dai cambiamenti ambientali sugli organismi e sulle loro comunità. La variazione dei livelli ottimali
dei fattori abiotici e biotici (come la percentuale di ossigeno disciolto, temperatura, ecc.) di un
ecosistema si riflette sulle diverse specie di una comunità, inducendo cambiamenti nella loro
struttura (come l'aumento di individui delle specie più tolleranti a discapito della progressiva
diminuzione delle specie più sensibili). Tutti gli organismi animali che vivono sul fondo di un lago,
formano vere e proprie comunità nel substrato, e interagiscono tra di loro e con l’ambiente che li
circonda. Nel corpo d’acqua queste comunità non sono distribuite in modo uniforme su tutto il
fondo, ma variano a seconda della quantità di elementi che ne limitano lo sviluppo. Uno dei fattori
fondamentali è la concentrazione di ossigeno che in alcuni casi risulta essere particolarmente
bassa a livello dell’interfaccia acqua-sedimenti. Vanno poi considerate anche la temperatura e la
luce (che, a loro volta, influenzano la disponibilità di cibo). Risulta quindi di fondamentale
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importanza conoscere anche i parametri chimici delle acque e dei sedimenti e le loro variazioni nello spazio e nel tempo.
Dagli anni ’80, i macroinvertebrati bentonici vengono utilizzati come bioindicatori, per stabilire lo stato ecologico di laghi e di altri corpi idrici, in quanto presentano caratteristiche particolari che li rendono idonei a tale scopo:
–
sono molto abbondanti, facili da campionare e sono molto sensibili agli inquinanti e ai cambiamenti ambientali;
–
il loro ciclo vitale è abbastanza lungo (mesi o anni) così che si possano vedere cambiamenti nell’abbondanza delle specie come effetto di fenomeni di degrado;
–
i cambiamenti ambientali e gli inquinanti hanno effetti diversi sulle diverse specie, così si può monitorare in modo esaustivo lo stato ecologico del lago;
–
essendo poco mobili possono esserne studiate le condizioni ecologiche in ambienti ben localizzati;
–
nel corso della loro vita possono accumulare sostanze tossiche che possono non essere rintracciate dalle normali analisi chimiche dell’acqua;
–
rappresentano, infine, un anello fondamentale nella catena trofica di un lago, e cambiamenti nelle loro composizione faunistica provocano alterazioni nei livelli più alti della catena stessa, influendo quindi anche sulla fauna ittica e ornitica.
Come detto prima, questi organismi interagiscono con l’ambiente che li circonda. Vari tipi di substrato e caratteristiche differenti di sedimento vanno quindi ad influenzare la struttura di comunità: in sedimenti limosi, ricchi di sostanza organica, gli organismi saranno molto numerosi con una prevalenza di Oligocheti e larve di Chironomidi, in quelli sabbiosi, poveri di sostanza organica, la fauna presenterà una densità minore con un minor numero di specie, mentre quelli ciottolosi saranno ricchi di insetti (Bettinetti et al., 2007).
La distribuzione della comunità bentonica rispecchia la suddivisione in zone presenti in un lago:
una zona litorale, in cui è presente una variabilità di organismi molto alta per la presenza di molta sostanza organica, e una zona profonda con una comunità meno ricca, in cui gli organismi si nutrono solo della sostanza organica presente nel sedimento (Bettinetti et al., 2007).
La comunità macrobentonica di un lago è composta prevalentemente da due gruppi: Ditteri
Chironomidi e Anellidi Oligocheti. La classe Oligochaeta appartiene al Phylum degli Anellidi ed è
rappresentata da animali con corpo cilidrico e segmentato. Ogni segmento presenta un numero
relativamente basso di setole, che sono specie-specifiche, e sono utilizzate per l’identificazione
~ 10 ~
tassonomica. La famiglia Chironomidae, appartiene alla Classe degli Insetti e all’Ordine dei Ditteri.
La loro tassonomia si basa principalmente sullo studio dello stadio larvale, principale abitante dei laghi, e grazie alla conformazione del capo e agli organi in esso racchiusi è possibile riconoscere diverse sotto-famiglie, tribù e specie. Anche lo stadio di pupa viene analizzato, ma è di più difficile ritrovamento, anche perché le diverse famiglie non sfarfallano contemporaneamente. Infine, fondamentale in alcuni casi per una tassonomia fine, è l’uso degli adulti sfarfallati.
Generalmente i Chironomidi si trovano in laghi con bassa trofia, ma presentano una fauna caratteristica in laghi eutrofi, rappresentata da specie con adattamenti quali: la presenza di emolinfa, pigmento simile all’emoglobina per facilitare l’immagazzinamento ed il trasporto di ossigeno, la costruzione di tubi per portarsi in zone a maggior contenuto di ossigeno, ed altri ancora. Gli Oligocheti si ritrovano in misura maggiore in siti con elevato livello trofico, ed anche alcune loro famiglie sono provviste di emolinfa (Rossato et al., 2009).
1.4 AREA DI STUDIO
1.4.1 Piemonte
La distribuzione dei corpi idrici oggetto di studio è visibile in figura 1.1, mentre le caratteristiche geografiche e idromorfologiche sono riassunte in tabella 1.2. I dati sono tratti dai lavori di Accomazzo (1916), Giussani & Galanti (1995), Ruggiu & Saraceni (1972), Perrone E coautori (2008), Calderoni E coautori (2006), Ciampittiello (2011) e dal database LIMNO (http://www.ise.cnr.it/limno/limno.htm).
I laghi (Fig. 1.2) di Mergozzo, Sirio, Candia, Viverone e Avigliana piccolo sono naturali, mentre il
Lago di Morasco è un corpo idrico naturale ampliato dall’uomo a scopo idro-elettrico e viene
quindi definito fortemente modificato. I due tipi di laghi (naturali e fortemente modificati)
mostrano quindi peculiarità nettamente diverse, come ad esempio, le variazioni di livello a cui
sono soggetti, le zone altitudinali in cui sono ubicati e le caratteristiche climatiche che possono
influenzare la struttura della comunità a macroinvertebrati.
~ 11 ~
Fig. 1.1 - Posizione dei laghi oggetto di campionamento all’interno della Regione Piemonte.
Tab. 1.2 - Principali caratteristiche geografiche e idro-morfologiche dei laghi campionati e del loro bacino imbrifero.
Provincia Torino Torino Torino Verbania Torino, Vercelli Verbania
Comune Avigliana Trana
Candia
Canavese Mazzè
Chiaverano Ivrea
Mergozzo Verbania
Azeglio
Viverone Formazza Latitudine N 45°03'13'' 45°19'25'' 45°29'06'' 45°57'23'' 45°24'05'' 46°25'33'' Longitudine E 07°23'30'' 07°54'43'' 07°53'05'' 08°27'47'' 08°03'05'' 08°23'48''
Affluenti R. Freddo C. di Mazzè -- R. Rescina
R. Bracchio -- L. Sabbioni
Emissari Canale con il
Grande
Palude di
Candia C. artificiale C. di Fondotoce Roggia Violana T. Greiss
Altitudine media m 356 226 271 194 230 1814
Area lago Km2 0,58 1,35 0,31 1,83 5,6 0,6
Area bacino Km2 8,1 7,5 1,4 10,04 25,7 32,6
Prof. max. m 12 8 43,5 73 50 50
Prof. media m 7,7 5,9 18 45,4 22,5 31
Volume m3*106 4,5 10,1 5,7 8,3 122 18,2
Tipologia AL-5 AL-5 AL-6 AL-6 AL-6 AL-9
Unità AVIGLIANA
piccolo CANDIA SIRIO MERGOZZO VIVERONE MORASCO
~ 12 ~
a - Lago di Avigliana piccolo b - Lago di Candia
c - Lago Sirio d - Lago di Mergozzo
e - Lago di Viverone f - Lago di Morasco
Fig. 1.2 - Corpi lacustri piemontesi
~ 13 ~
1.4.1 Sardegna
Sono stati scelti 4 laghi la cui distribuzione è visibile in figura 1.3, mentre le caratteristiche geografiche e idro-morfologiche sono riassunte in tabella 1.3. i dati sono tratti da Ciampittiello (2011) e dal database LIMNO (http://www.ise.cnr.it/limno/limno.htm). Sono tutti laghi fortemente modificati (Fig. 1.4) posizionati nella parte centro-settentrionale dell’isola, creati a scopo potabile e irriguo. Caratteristica principale di questi invasi è data dalle forti fluttuazioni di livello che si riscontrano quasi esclusivamente nelle stagione estiva, quando la richiesta di acqua da parte della popolazione diventa più cospicua, e che portano ad una forte diminuzione del volume d’acqua con ampie parti costiere scoperte.
Fig. 1.3 - Posizione dei laghi oggetto di campionamento all’interno della Regione Sardegna.
Tab. 1.3 - Principali caratteristiche geografiche e idromorfologiche dei laghi campionati e del loro bacino imbrifero.
Unità BIDIGHINZU LISCIA POSADA SOS CANALES
Provincia Sassari Sassari Nuoro Olbia-Tempio
Comuni Bessudè Luras Torpè Buddusò
Latitudine N 40°33’24’’ 40°59’39’ 40°38’19’ 40°33’17’’
Longitudine E 08°39’44’’ 09°14’37’’ 09°36’28’’ 09°18’55’’
Affluenti R. Bidighinzu F. Liscia, R. Platu F. Posada F. Tirso
Emissari R. Bidighinzu F. Liscia F. Posada F. Tirso
Altitudine media m 330 177,5 43 709
Area lago Km2 1,5 5,57 3 0,3
Area bacino Km2 50 1031 675 3365,78
Prof. max. m 30 63,5 29,5 47,5
Prof. media m 8,4 18,8 9,3 19,7
Volume m3*106 12,6 105,1 27,8 4,3
Tipologia ME-2 ME-4 ME-3 ME-3
~ 14 ~ a – Lago e diga Bidighinzu
b – Lago e diga Liscia
c – Lago e diga Posada
d – Lago e diga Sos Canales Fig. 1.4 - Invasi Sardi e relativa diga.
~ 15 ~
Chapter 2: MATERIALS AND METHODS
Sediment samples for biological, chemical and particle size analysis were collected following the methods proposed at national level, using a Ponar grab (262.3 cm2) . Biological and particle size analysis were carried out in the laboratories of CNR-Institute of Ecosystem Study (ISE), while the hydro-chemical analyzes were performed by the Piedmont Enviromental Agency and by Ente Acque Sardegna, for the respective lakes. Water sampling for chemical analyses was performed on the column in the point of maximum depth of each lake, using a Niskin bottle. As regard the biological sampling, and the chemical and grain size analysis of sediment, refer to the national sampling protocols, available on the website at www.ise.cnr.it/wfd.
The following variables were analyzed:
- Water chemistry: pH, conductivity, alkalinity, dissolved oxygen (% saturation), total phosphorus and total nitrogen
- Sediment chemistry: % organic matter,% inorganic matter and % carbonates - Grain size: % sand, silt and clay
- Biological analyses: taxonomical identification, relative and absolute abundances, biomasses, species frequencies
As regard the biological analyses, some diversity, richness and equitability indices have been applied. Moreover, the Benthic Quality Index (BQIES) based on the macroinvertebrate fauna was also applied to evaluate the ecological status of lakes.
In particular, the BQIES Index, improved and validated during this project, is based on different indicators weights attributed to the different species, assuming that a species that lives preferably at high diversity sites should be indicator of a good environmental quality, while a species abundant in low diversity sites should indicate altered environments. On the website at www.ise.cnr.it/wfd is possible to find also an excel file to calculate the BQIES Index filling the cells with the densities of the individual species.
Regarding the statistical approaches different analyzes were applied.
The generalized linear mixed effect model was applied to all lakes to highlight if the different
granulometric fractions were related with depth. The different fractions, expressed as
percentages, were reorganized by angular transformation before the analysis, in order to fall
within the statistical assumptions of Gaussian distribution of residuals.
~ 16 ~
L. Viverone is the only lake where, due to its area, it was possible to work on three transects. For this reason, on this lake another statistical analysis (linear model) was performed to compare individual transects to point out significant differences among them. So, if in the previous analysis the idea was to assess whether and how the depth influenced the sediments particle size and chemical features distribution of the entire set of lakes, through this analysis the plan was to emphasize if the differences among transects were significant.
Then, statistical analyzes (generalized linear mixed effect model) were performed considering hydrochemical variables (pH, alkalinity, conductivity, TP, TN and O2), to evaluate how these parameters influence the distribution of the benthic community and its variability within all lakes.
The biological parameters used in the model were: Chironomidae, Oligochaeta and entire fauna densities; Chironomidae and Oligochaeta richness (expressed as number of species) and diversity through Shannon Index. The chemical data were standardized before analysis.
Finally, grain size and sediment chemistry were considered through generalized linear mixed effect model to assess whether the abiotic components of the sediments influenced the macroinvertebrate composition. In this case, only Chironomidae and Oligochaeta, the two lacustrine dominant groups were considered, with values expressed as number of species present in each sample (richness).
All these statistical approaches adopted were carried through the R 2.15.0 statistical program using packets 0.999375-42 lme4, 2.0-3 vegan and Languager 1.4.
Hydro-morphological status was then evaluated using the Lake Habitat Survey (LHS) methodology to define the degree of deviation from natural conditions. The technique has been designed to meet the hydromorphological assessment needs of the Water Framework Directive (WFD), as well as to assist in monitoring the condition of designated sites in the UK and for wider application in environmental impact assessments and restoration programmes, and adopted in Italy since 2009.
Through LHS application basic information about the lake studied were obtained regarding shoreline features at a number of plots (Hab-Plots), and ncluding shoreline characteristics and pressures, and modifications to the hydrological regime. The method was applied between July and September when macrophytes are present.
In the end, macroinvertebrate fauna was analyzed to find out potential relationships with
shoreline human activities. To perform the present analysis only littoral samples or, in the case of
reservoirs, sublittoral were considered. In a first run, only L. Viverone was analyzed due the larger
number of sampling points along the coast compared to the other lakes. Subsequently, were
~ 17 ~
considered all those lakes having standardized samples and sampling points located close to LHS HabPlots. So, three lakes were excluded (Bidighinzu, Liscia, Morasco). Biological data were annual relative abundances, excluding rare species, square root converted prior to analysis to normalize the distribution.
Concerning L. Viverone, only those chemical parameters (TP, TN, alkalinity and % oxygen saturation) generally known to show a strict relation with the biological components were considered, with LHS physical attributes and shoreline features and biological densities. All abiotic and biotic data were log- and squared root-transformed, respectively prior to the application of multivariate analysis (CCA) and Monte Carlo tests. Finally, the BQIES Index was considered to assess whether the shoreline anthropogenic pressures could affect the evaluation of the ecological status through macroinvertebrates.
The last statistical analysis adopted (CCA) through CANOCO 4.5 Program, was applied to the entire
set of lakes where the two LHS synthetic scoring methods (LHMS - Lake Habitat Modification Score
and LHQA - Lake Habitat Quality Assessment) and BQIES Index, were tested to evaluate how the
benthic community responds to them, and how much all these indexes were related to diversity,
equitability and richness indices.
~ 18 ~
~ 19 ~
Capitolo 2: MATERIALI E METODI
2.1 METODI DI CAMPIONAMENTO
I campioni (sia biologici che per le analisi chimiche e granulometriche dei sedimenti) sono stati raccolti seguendo le metodologie proposte a carattere nazionale, utilizzando una draga Ponar (262,3 cm
2). Le analisi dei campioni biologici, chimici e granulometrici dei sedimenti sono stati effettuati presso il CNR-ISE, mentre le analisi chimiche delle acque sono state svolte da Enti differenti per i laghi Piemontesi e i laghi Sardi. Nei primi, i campionamenti sono state effettuati da ARPA Piemonte (laghi dell’Anfiteatro morenico di Ivrea e L. di Avigliana piccolo) e da CNR-ISE (laghi di Mergozzo e Morasco), mentre nei laghi Sardi, i campionamenti sono stati eseguiti da ENAS (Ente Acque Sardegna), gestore degli invasi oggetto di studio. Il campionamento è stato effettuato su colonna, nel punto di massima profondità di ogni corpo lacustre, utilizzando una bottiglia a strappo. Per quanto riguarda i dettagli del campionamento biologico, delle analisi granulometriche e chimiche dei sedimenti si rimanda ai protocolli di campionamento, dell’analisi chimica dei sedimenti e della granulometria consultabili sul sito www.ise.cnr.it/wfd.
2.1.1 Piemonte
Due dei laghi studiati risultano essere poco profondi (Avigliana 12 m, e Candia 8 m) per cui non è stato possibile individuare una zona profonda, limitando la raccolta dei campioni alle zone litorale e sublitorale nell’Avigliana piccolo e alla sola zona litorale nel Candia. In questo lago sono stati fatti più campionamenti per questa fascia, campionando il corpo lacustre come un piccolo lago alpino.
Nei laghi Sirio, Mergozzo e Viverone sono state individuate tutte e tre le fasce di campionamento
sono stati quindi prelevati campioni in tre punti. In particolare il L. di Viverone presenta
dimensioni maggiori rispetto agli altri, il che ha richiesto il posizionamento di tre transetti. Infine,
nel L. di Morasco, dove la fascia litorale è costituita principalmente da ciottoli, non è stato
possibile campionare tale fascia con la draga e quindi, si è operato solamente sulle fasce
sublitorale e profonda per omogeneità di campionamento (Tab. 2.1, Fig. 2.1). Le stazioni dei
diversi laghi verranno presentate con un codice, costituito da: nome del lago (es: Vi=Viverone); dal
numero del transetto (es: T1, T2, T3) e dalla fascia campionata (Lit= Litorale (Ce=Centrale,
Dx=Destro, Sx=Sinistro per il L. di Candia), Sub=Sublitorale, Pro=Profonda).
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AVIGLIANA
CANDIA
SIRIO
MERGOZZO
VIVERONE MORASCO
Fig. 2.1 - Mappa di distribuzione dei punti di campionamento nei laghi piemontesi (● biologia, chimica dei sedimenti, granulometria; ● chimica delle acque).
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Tab. 2.1 - Stazioni, profondità e coordinate dei punti di campionamento dei laghi piemontesi.
Lago Transetti Stazioni Profondità (m) Latitudine Nord Longitudine Est
AvT1Lit 2 45°3’10’’ 7°23’33’’
AvT1Sub 12 45°3’15’’ 7°23’37’’
CanLitDx 1,1 45°19’25’’ 7°55’56’’
CanLitSx 1,3 45°19’52’’ 7°55’19’’
CanLitCe 8,3 45°19’36’’ 7°55’02’’
SirT1Lit 1,5 45°29’16’’ 7°52’46’’
SirT1Sub 14 45°29’14’’ 7°52’55’’
SirT1Pro 44 45°29’09’’ 7°53’02’’
MerT1Lit 5 45°57’25’’ 8°28’43’’
MerT1Sub 12 45°57’13’’ 8°28’32’’
MerT1Pro 73 45°57’20’’ 8°27’43’’
VivT1Lit 1,2 45°24’35’’ 8°03’14’’
VivT1Sub 14,5 45°24’42’’ 8°03’49’’
VivT1Pro 40 45°24’49’’ 8°03’29’’
VivT2Lit 1,2 45°24’32’’ 8°03’22’’
VivT2Sub 16 45°24’41’’ 8°03’36’’
VivT2Pro 42 45°24’50’’ 8°03’01’’
VivT3Lit 1,2 45°25’55’’ 8°03’07’’
VivT3Sub 14 45°25’46’’ 8°03’08’’
VivT3Pro 33 45°25’36’’ 8°03’06’’
MorT1Sub 12 46°25’24’’ 8°23’42’’
MorT1Por 30 46°25’31’’ 8°23’46’’
T1 Morasco
Mergozzo T1
Viverone
T1
T2
T3 Avigliana piccolo
Candia T1
T1
Sirio T1
2.1.2 Sardegna
Nessun lago sardo è stato campionato nella zona litorale per problemi di tessitura del substrato.
Questo infatti, era quasi completamente costituito da ciottoli e sfasciume e quindi rendeva
impossibile il suo campionamento tramite draga. Nei laghi Sos Canales e Bidighinzu sono stati
campionati due punti, in corrispondenza della zona sublitorale e profonda, ma in quest’ultimo lago
durante la seconda campagna, la presenza di forte vento ha ostacolato il campionamento,
portando così al solo prelievo del campione profondo (BidT1Pro). Nel L. Liscia sono stati
campionati tre punti in due differenti transetti, ma anche in questo caso le avverse condizioni
meteoriche hanno permesso la raccolti di due soli campioni (LisT1Pro; LisT2Sub). Nel Posada sono
stati individuati 3 transetti e 4 punti: 3 sublitorali e uno profondo (Tab. 2.2, Fig. 2.2).
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BIDIGHINZU
LISCIA
POSADA
SOS CANALES
Fig. 2.2 - Mappa di distribuzione dei punti di campionamento nei laghi sardi (● biologia, chimica dei sedimenti, granulometria; ● chimica delle acque).
Tab. 2.2 - Stazioni, profondità e coordinate dei punti di campionamento dei laghi sardi.
Lago Transetti Stazioni Profondità (m) Latitudine Nord Longitudine Est
BidT1Sub 10 40°33’22’’ 8°39’40’’
BidT1Pro 26,2 40°32’26’’ 8°40’42’’
LisT1Sub 10 40°59’43’’ 9°13’30’’
LisT1Pro 56 41°00’42’’ 9°16’30’’
T2 LisT2Sub 21 40°59’19’’ 9°16’20’’
PosT1Sub 10 40°38’01’’ 9°34’59’’
PosT1Pro 23 40°38’18’’ 9°36’18’’
T2 PosT2Sub 10 40°38’14’’ 9°35’44’’
T3 PosT3Sub 15 40°37’52’’ 9°36’21’’
SosT1Sub 10,5 40°33’20’’ 9°19’21’’
SosT1Pro 36,5 40°33’18’’ 9°18’50’’
T1 Liscia
Posada
Sos Canales
Bidighinzu T1
T1
T1
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2.2 METODI DI ANALISI DELLA COMPONENTE ABIOTICA
2.2.1 Analisi chimica delle acque
I campioni sono stati raccolti durante le due campagne di campionamento, in parallelo con il campionamento della fauna bentonica. In laboratorio, i campioni sono stati conservati in frigo e successivamente analizzati. Le analisi dei laghi Piemontesi sono state eseguite da ARPA Piemonte per Avigliana piccolo, Candia e Sirio, dall’Istituto per lo Studio degli Ecosistemi CNR-ISE di Verbania Pallanza per i laghi Mergozzo, Viverone e Morasco, seguendo le metodiche riportate in Tartari &
Mosello (1997) e APAT & CNR-IRSA (2003), mentre per i laghi Sardi le analisi sono state effettuate dall’Ente Acque Sardegna (ENAS) sempre seguendo le metodiche citate precedentemente. Sono state analizzate le seguenti variabili: pH, conducibilità, alcalinità, ossigeno disciolto (% di saturazione), fosforo totale e azoto totale (Tab. 2.3).
Tab. 2.3 - Variabili considerate nelle analisi chimiche, metodi analitici e bibliografia di riferimento.
Variabile Tipo di analisi Riferimento bibliografico
pH Potenziometria Westcott 1978; APHA, AWWA, WEF 2005
Conducibilità Conduttimetria Rodier 1984; APHA, AWWA, WEF 1992
Alcalinità Potenziometria Gran 1952, APHA, AWWA, WEF 1992
TN e TP Spettrofotometria Valderrama 1977, 1981; Fresenius et al. 1988
O
2Titolazione colorimetrica Winkler 1988
Le variabili fisico-chimiche delle acque sono state analizzate attraverso una CCA (Analisi Canonica della Correlazione) utilizzando le densità delle specie e i dati fisico-chimici e la profondità di tutti i laghi, considerando le 2 stagioni di campionamento separatamente. I dati sono stati quindi elaborati tramite il programma di elaborazione statistica CANOCO 4.5 (ter Braak & Smilauer, 2002).
2.2.2 Analisi chimica dei sedimenti e analisi granulometrica
I sedimenti bentonici sono molto importanti in quanto, in questo ambiente avvengono processi
chimici che vanno ad influenzare la biologia delle comunità macrobentoniche, che vivono a loro
contatto. In questo comparto, infatti, le sostanze precedentemente disciolte nelle acque, possono
accumularsi tramite processi di assorbimento chimico-fisico, in relazione alla natura del sedimento
e delle stesse proprietà assorbite. Si rimanda a: “Protocollo di campionamento ed analisi chimica
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di sedimenti lacustri” (Boggero et al., 2011b) e “Protocollo di campionamento ed analisi granulometrica dei sedimenti lacustri” (Boggero et al., 2011c) (www. ise.cnr.it/wfd) per la spiegazione sulla raccolta e trattamento dei campioni per questo tipo di analisi.
2.3 METODI DI ANALISI DELLA COMPONENTE BIOTICA
2.3.1 Trattamento della fauna macroinvertebrata
Si ritiene che la macrofauna risponda a stress idraulici, chimici e tossici, ma che tali risposte siano, in alcuni casi, specie-specifiche. Occorre quindi conoscere la risposta dei singoli taxa ai diversi fattori se si vogliono separare gli effetti di una pressione antropica da quelli dei fattori naturali sulla struttura delle comunità. Un livello tassonomico approfondito è quindi quanto richiesto per la messa a punto degli Indici di valutazione della qualità delle acque (Rossaro et al., 2011), così come richiesto dalla Direttiva Quadro sulle Acque.
Bisogna considerare infatti, l’importanza della tassonomia e dell’influenza dei fattori naturali che determinano la struttura di comunità e quindi il valore assunto dalle specie. È stato quindi necessario avere un buon dettaglio faunistico per ciascuno dei laghi oggetto di studio, per riuscire a individuare la presenza o meno di taxa sensibili e/o tolleranti. Se fossero stati considerati solamente unità tassonomiche superiori, si sarebbero potuti ottenere grandi gruppi contenenti sia organismi tolleranti che sensibili, rendendo vano l’obbiettivo del lavoro stesso.
Un buon esempio di quanto sopra detto, è dato dal gruppo eterogeneo dei Ditteri Chironomidi all’interno dei quali sono presenti specie appartenenti ad uno stesso genere, ma che possono avere risposte ecologiche nettamente diverse. Si è quindi scelto un maggior dettaglio tassonomico per distinguere le diverse risposte ecologiche e poter rispondere al meglio alle richieste della Direttiva. Per ottenere tutto ciò i campioni sono stati sottoposti a varie fasi, che hanno portato come ultimo step all’identificazione tassonomica degli organismi. Per ulteriori informazioni si rimanda a: “Guida tecnica alla programmazione del campionamento e alla scelta della strumentazione idonea per lo studio della fauna macroinvertebrata lacustre” (Boggero et al., 2011a) e “Il campionamento dei macroinvertebrati nei laghi” (Lencioni et al., 2013) (www.ise.cnr.it/wfd), dove sono riportate le metodiche di trattamento dei campioni biologici.
Le specie sono poi state suddivise sulla base delle abbondanze e della frequenza, in 4 classi per
categoria considerando l’insieme di tutte le stazioni di tutti i laghi. Per quanto riguarda
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l’abbondanza le specie sono state suddivise a seconda della percentuali in: scarse, quando presenti con abbondanze < 5%, comuni se presenti con abbondanze comprese fra 5 e 9,99%, molto comuni se fra 10-14.99%, e abbondanti se con abbondanze ≥ 15%. Per la frequenza invece, si è valutato in quante stazioni il taxon sotto esame era presente, suddividendo le classi in: rare, se il taxon era presente in un numero di stazioni <3; frequenti, se era compreso fra 3 e 6 stazioni; molto frequenti, se fra 7 e 9; ed infine ubiquiste, se in un numero di stazioni > 9.
2.3.2 Stima della densità e della biomassa
Dal conteggio delle singole specie appartenenti alle diverse famiglie e ai diversi ordini, si è ottenuto il valore degli individui totali appartenenti alla dragata in esame. I valori ottenuti per i singoli replicati sono stati utilizzati in seguito per il calcolo del valore medio di densità e biomassa di ciascun gruppo faunistico.
Densità:
la densità esprime la presenza degli individui al m
2. Per calcolare il suo valore è necessario conoscere il numero di individui conteggiati e la superficie utile della draga. Il numero di individui presenti nel campione è stato quindi rapportato a 1 m
2(10000 cm
2) secondo la seguente proporzione:
N ÷ 262,3 = D ÷ 10000 Da cui si ricava: D = N x 10000 / 262,3 Quindi: D = N x 38,124 D= densità (ind/m
2)
N= numero totale di individui conteggiati in ogni stazione.
Va ricordato che per ogni campione sono stati raccolti 3 replicati, così da ottenere un campione rappresentativo della comunità. Per questo motivo l’area della draga deve essere moltiplicata per tre:
D = N x 10000 / (262,3x3) quindi D = N x 12,70
La densità totale di ciascun lago oggetto di studio è stata calcolata come media delle densità delle
singole stazioni di campionamento.
~ 26 ~
Biomassa:
la biomassa rappresenta la massa della sostanza vivente prodotta in un determinato periodo di tempo da una popolazione in un particolare ambiente biologico. Viene espressa come gr o mg di individui al m
2.
La stima della biomassa è stata calcolata seguendo lo stesso procedimento utilizzato per il calcolo della densità:
B = peso x 10000 / (262,3x3) quindi B = Peso x 12,70
B= biomassa (gr o mg/m
2)
Peso= peso in gr o mg del gruppo di organismi in esame
2.3.3 Metriche basate sulla componente biologica
Per una valutazione dello stato di qualità di un bacino lacustre nel suo complesso sono stati utilizzati alcuni indici di diversità che prendono in considerazione il numero delle specie presenti e le loro abbondanze relative.
La numerosità delle specie e la loro abbondanza relativa sono le componenti della diversità specifica (Ganis, 1991). In particolare, la numerosità indica il numero di specie presenti in una comunità, che può essere espressa anche come ricchezza, mentre l’abbondanza relativa che si riferisce al numero di individui viene espressa in termini di equitabilità.
Per poter misurare queste due componenti sono stati messi a punto nel corso degli anni numerosi indici, che possono essere suddivisi in tre principali categorie:
- indici di ricchezza: misurano il numero di specie in una precisa unità di campionamento, - indici di equitabilità: misurano quanto i valori di abbondanza delle specie sono
equidistribuiti,
- indici di diversità: combinano i valori ottenuti dai primi due indici dando la misura della diversità.
Indici di ricchezza
Il numero di specie che costituisce una comunità rappresenta l’indice più semplice della diversità
biotica. Il numero di specie però risulta essere strettamente correlato con la dimensione del
campione (più grande è il campione, maggiore sarà il numero di organismi raccolti). A questo
proposito si è resa necessaria la distinzione tra ricchezza numerica delle specie e ricchezza areale
~ 27 ~
delle stesse, detta più comunemente densità, ovvero il numero di specie per unità rilevata (Hurlbert, 1971). Per omogeneizzare e rendere confrontabili i numeri di specie per ciascun campione sono stati sviluppati degli indici di ricchezza indipendenti dalla grandezza del campione, i quali si basano su una relazione funzionale tra il numero di specie (S) e la grandezza del campione (N). Si assume che tale relazione funzionale debba rimanere costante nel tempo in tutte le comunità esaminate. Se tale principio non fosse soddisfatto, l’indice di ricchezza varierebbe in funzione della grandezza del campione in maniera imprevedibile (Peet, 1974). Questi indici, basati dunque su differenti rapporti di S e N, hanno lo svantaggio di dare lo stesso valore R pur derivando da valori di S e N molto diversi; inoltre, essi non danno informazione alcuna relativa alla distribuzione delle abbondanze tra le specie (Nosek, 1976). Gli indici di diversità adottati in questo lavoro sono l’Indice di Margalef (1957) e l’Indice di Menhinick (1964).
Indice di Margalef
Proposto nel 1957, si basa sulla relazione specie-numero di individui (ovvero specie-abbondanza).
Margalef ha suggerito una relazione logaritmica tra le due unita S e N secondo l’equazione seguente:
R = (S - 1) / ln (N)
Il valore dell’Indice aumenta all’aumentare del numero di specie. La presenza del logaritmo fa sì che alle specie rare venga assegnato un peso maggiore, rispetto alla specie comuni.
Indice di Menhinick
Introdotto nel 1964, assume che il numero S di specie sia uguale a un numero R moltiplicato per la radice quadrata di N individui:
R = S / √N
Il valore dell’Indice aumenta all’aumentare del numero di specie. L’Indice assegna lo stesso valore a tutte le specie, siano esse rare o comuni.
Indici di equitabilità
Questi indici hanno la funzione di identificare l’abbondanza relativa, in grado quindi di misurare il
grado di equi-distribuzione delle specie. L’indice di equitabilità adottato per questo lavoro è
l’Indice di Pielou (1966).
~ 28 ~
Indice di Pielou
È forse quello maggiormente utilizzato dagli ecologi. Deriva dalla teoria dell’informazione che rende relativa l’entropia di Shannon rapportandola all’entropia massima (1966):
J= H’ / Hmax
Di conseguenza, considerando le teorie di Shannon, la formula assume questo andamento:
J= - Σi pi lnpi / lnS i= 1,S
lnS è il valore dell’entropia massima direttamente ricavata dalla formula di Shannon che si vedrà in seguito. L’Indice di Pielou varia da 0 a 1, dove 0 indica la presenza di una specie dominate, e 1 indica una distribuzione uniforme delle specie.
Indici di diversità
Come visto prima, questi indici riassumono in un solo valore i concetti di ricchezza in specie e abbondanza relativa delle specie. Questi indici combinano le due componenti in maniera tale che non è più possibile valutare il contributo dato all’indice dalle due componenti. Pertanto, anche il confronto tra indici misurati su comunità distinte può non essere d’aiuto nel differenziarle strutturalmente, in quanto le diversità delle due comunità potrebbero assumere valori uguali pur essendo i due parametri di cui sopra molto differenti tra loro. Per alcuni di questi indici i valori crescono con l’aumentare della ricchezza e dell’abbondanza relativa, per altri invece i valori crescono con il diminuire della diversità globale − cioè con l’aumentare della prevalenza di una o poche specie sulle altre. Per questo motivo questi ultimi vengono denominati anche indici di dominanza. Gli indici di diversità adottati in questo lavoro sono l’Indice di Shannon-Weaver (1949) e l’Indice di Simpson (1949) (Indice di dominanza).
Indice di Shannon-Weaver
Pielou (1966) spiega come la diversità di una comunità possa essere equiparata all’incertezza nel predire a quale specie appartenga un individuo estratto casualmente da un campione.
Quanto più grande è il numero di specie e quanto più equa la loro distribuzione, tanto maggiore è questa incertezza di attribuzione, pertanto, essendo l’informazione una misura dell’incertezza degli eventi, risulta essere una buona misura della diversità (Ganis, 1991).
H’= - Σi pi lnpi i= 1,S
Pi= rappresenta la proporzione di abbondanza della i-esima specie.
~ 29 ~
Per il carattere logaritmico della funzione, l’indice non assume mai valori elevati, essendo questi compresi generalmente tra 1,5 e 3,5 (raramente superano 4,5). Varia da un valore minimo (Hmin) uguale a 0 quando è presente una sola specie, a uno massimo (Hmax) pari a lnS, quando tutte le specie sono equamente distribuite.
Indice di Simpson
Appartiene alla categoria degli indici di dominanza, ed è il primo Indice di diversità proposto (1949).
λ= Σipi i=1,S
Esso misura la probabilità che due individui estratti in modo casuale da un campione appartengano alla stessa specie. L’indice varia da 0 a 1, dove 0 indica un’alta diversità, e 1 indica una bassa diversità.
Indici di qualità o di stato ecologico
Indice di Wiederholm
Wiederholm aveva notato che specie tolleranti di oligocheti come Limnodrilus hoffmeisteri e Tubifex tubifex tendevano ad aumentare in abbondanza, rispetto ai Chironomidi sedentari, con il peggiorare delle condizioni dell’acqua (Wiederholm, 1980). Wiederholm ha quindi ipotizzato che il rapporto tra Oligocheti e Chironomidi sedentari potesse essere usato come indice per valutare lo stato qualitativo di un corpo lacustre. La misura del rapporto Oligocheti/Chironomidi si riferisce quindi alla relazione fra Oligocheti e Chironomidi sedentari (che vivono all’interno di strutture tubulari alla superficie del sedimento). Vengono quindi escluse le forme mobili e predatrici come le Tanypodinae fra i Chironomidi, che sembrano essere euritope, ossia a larga diffusione.
n Oligocheti / n Oligocheti + (n Chironomidi – n Tanypodinae) n = numero di individui
Il rapporto riflette il fatto che le popolazioni di Oligocheti tolleranti tendono ad aumentare la propria abbondanza relativa rispetto ai Chironomidi in condizioni di arricchimento di nutrienti.
La formula deve essere corretta per il fattore profondità per essere utilizzata a fini generali e per
comparazioni fra laghi diversi, poiché gli Oligocheti tendono generalmente ad incrementare la
propria dominanza scendendo verso il fondo di un lago.
~ 30 ~
Indice di Qualità Bentonico (BQIES) (Rossato et al., 2013)
Come già detto, la Direttiva 2000/60/CE per definire lo stato ecologico utilizza, oltre ai classici parametri chimici dell‘acqua, quattro indicatori biologici di qualità. Modificazioni nella struttura e nelle funzioni della comunità dei singoli BQE riflettono, infatti, dei cambiamenti ambientali, e la valutazione dello stato ecologico dei corpi idrici deve quindi prevedere l’utilizzo di indici numerici creati sulla base di dati biologici. Tali indici sono ottenuti confrontando il valore di un determinato corpo lacustre oggetto di studio con il valore ottenuto da un sito di riferimento, in modo da ottenere un quoziente di qualità ecologica, detto EQR (Ecological Quality Ratio).
L’indice per la fauna a macroinvertebrati, messo a punto in questi ultimi anni da ricercatori dell’Università di Milano, del CNR-ISE e del Museo di Trento (Rossaro et al., 2006, 2007), si basa sulla composizione tassonomica, sulle abbondanze, sulla diversità delle comunità e sulla presenza di taxa sensibili e tolleranti. In particolare, considera principalmente i due gruppi tassonomici più rappresentati in un corpo lacustre: Ditteri Chironomidi e Oligocheti, ma in minor misura anche altri taxa. I due gruppi sopracitati oltre a essere i più abbondanti, presentano anche caratteristiche autoecologiche diverse. I Chironomidi, essendo più mobili riescono a sfuggire più rapidamente a stress ambientali (Dinsmore & Prepas, 1997; Lang & Lods-Crozet, 1997). Rispondono quindi in maniera più veloce ai cambiamenti ambientali rispetto agli Oligocheti, che sono più sedentari e strettamente legati al sedimento in cui vivono, quindi tendo a opporre maggior resistenza alle variazioni ambientali.
L'indice elaborato è utilizzabile per valutare la qualità ecologica, riferita agli effetti dell'eutrofizzazione, di tutte le tipologie lacustri nell'Italia peninsulare con una conducibilità < 2,5 mS cm
-1. Può inoltre essere utilizzato per laghi naturali di origine vulcanica collocati a quote < 800 m s.l.m. nell'Italia peninsulare a latitudini < 44°N, aventi una profondità media > 15 m, ed una conducibilità < di 2,5 mS cm
-1per la presenza prevalente di rocce calcaree nel bacino.
Il calcolo dell’Indice prevede pesi indicatori diversi per le diverse specie. I pesi indicatori sono stati
ottenuti partendo dall’Indice di Shannon, calcolato per diversi siti partendo da un dataset
costituito da dati storico e più recenti (periodo compreso fra il 1953 e il 2008) di 36 laghi
campionati tramite draga in sedimenti soffici. Tale calcolo si è basato sul principio che il valore
ottimale di una specie lungo un gradiente coincide con la media pesata (Ter Braak & Prentice,
1988), e anziché calcolare la risposta ad un gradiente chimico è stata calcolata quella ad un
gradiente di biodiversità. Si è assunto cioè che una specie che vive preferibilmente in siti ad alta
diversità sia una specie indicatrice di buona qualità ambientale, mentre una specie che ha
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un’abbondanza elevata in siti a bassa diversità sia indicatrice di ambiente alterato. Si è quindi calcolata la media degli Indici di diversità di Shannon utilizzando tutti i valori dei siti dove la specie era presente, pesando i valori sulle abbondanze della specie. Le medie pesate sono state interpretate come pesi indicatori (BQIW: Benthic Quality Index Weight) da assegnare ad ogni specie per il calcolo dell’Indice di Qualità Bentonico.
L’Indice è stato validato utilizzando dati provenienti da: ARPA Lombardia, ARPA Trentino e CNR-ISE Verbania Pallanza, che grazie a questo progetto (LIFE+INHABIT) ha fornito un ulteriore contributo con dati biologici e chimici.
La formula del BQIES è la seguente:
log ( 1) *log 1 5) 1 ( log
1 1 10
1 1
10 10
+ y
y )
+ (m BQIW
y
= y
BQIES m
j=
ij m
j=
p ij
j=
p j
j=
ij ij i
dove:
p = numero di specie per le quali è noto il peso indicatore BQIWj yij = densità (ind m-2) della specie j nella stazione i
m = numero totale di specie presenti
Successivamente al calcolo del peso indicatore delle singole specie (calcolato sulla base dell’Indice di Shannon), si è confrontato il valore degli Indici biotici (BQIES) degli stessi 36 laghi utilizzati per il calcolo del peso indicatore, con i valori dei parametri che attualmente vengono considerati per la classificazione trofica degli ambienti lacustri (trasparenza, fosforo totale alla circolazione, percentuale ipolimnica di ossigeno nel periodo di stratificazione - D.Leg. 152/1999 e D.Leg.
152/2006) per valutare la robustezza del peso indicatore assegnato. Sono così state individuate relazioni lineari positive significative (P<0,05) (Fig. 2.3a) con la percentuale di ossigeno ipolimnico e con la trasparenza, mentre con il fosforo totale è stata trovata una relazione lineare negativa significativa (P<0,05) (Fig. 2.3b).
a TP
b BQIES
a trasp b
BQIES
a O b BQIES
) 1 (
log
*
*
*
10
2 O2 (mg l-1) Trasp (m) TP (mg l-1)
R2 0,220 0,301 0,182
g.d.l. 36 36 36
b 0,023 0,038 0,157
a 0,195 0,117 -0,038
Fig. 2.3 – a) Equazioni che esprimono le relazioni tra i parametri chimici e l’Indice Biotico calcolato; b) valori di R2, gradi di libertà e parametri delle equazioni stesse.
